Nghiên cứu nguy cơ phơi nhiễm chì (Pb) qua đường ăn, uống đối với sức khỏe người dân tại Văn Môn - Yên Phong - Bắc Ninh : Luận văn ThS. Khoa học môi trường và bảo vệ môi trường: 60 85 02

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƢỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TƢ̣ NHIÊN
LỜI CẢM ƠN
----------------------Tôi xin chân thành cảm ơn PGS.TS. Nguyễn Mạnh Khải - Phó Chủ
nhiệm Khoa Môi trường, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc
gia Hà Nội và Thạc sĩ Ngô Đức Minh - Viện Thổ nhưỡng Nông hóa (Viện
LÊ AN NGUYÊN
Khoa học Nông nghiệp Việt Nam), những người đã tận tình chỉ bảo, hướng
dẫn để tôi có thể thực hiện tốt luận văn này. Đồng thời tôi cũng xin chân
thành cảm ơn các thầy cô giáo trong Khoa Môi trường, Trường Đại học
Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN, đã trang bị cho tôi những kiến thức khoa học
NGHIÊN
CỨU
NGUY
CHÌ
quý
báu trong
suốt
khóa CƠ
họcPHƠI
để tôi NHIỄM
thêm vững
tin (Pb)
trongQUA
quá ĐƢỜNG
trình thựcĂN,
hiện
luận văn và công
tácĐỐI
sau này.
UỐNG

VỚI SỨC KHỎE NGƢỜI DÂN TẠI
Tôi xin cảm ơn Tiến sĩ Nguyễn Công Vinh, đồng chủ trì dự án “Hướng
VĂN MÔN – YÊN PHONG – BẮC NINH
tới giảm thiểu rủi ro về môi trường và sức khỏe cộng đồng do ô nhiễm kim
loại nặng trong hệ canh tác lúa có tưới ở Việt Nam”, Giáo sư Ingrid Oborn
– Giám Đốc dự
án, đãnga
cho
phép tôi tham gia nghiên cứu và tạo mọi điều kiện
Chuyên
̀ nh: Khoa học Môi trường
thuận lợi cho tôi thực hiện tốt đề tài.
85 02
Tôi xinMã
cảmsố:
ơn60
Viện
Thổ nhưỡng Nông hoá, cùng tập thể cán bộ nghiên
cứu của Bộ môn Sử dụng đất đã tạo điều kiện cho tôi làm việc trong thời gian
thực hiện đề tài.
TÓM TẮT LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC
Tôi cũng xin cảm ơn chính quyền địa phương và bà con nông dân xã
Văn Môn, huyện Yên Phong, tỉnh Bắc Ninh và xã Đông Thọ, Cổ Loa – huyện
Đông Anh – Hà Nội đã nhiệt tình cộng tác và giúp đỡ tôi trong quá trình xây
dựng và thực hiện nghiên cứu tại địa phương.
Cuối cùng, tôi xin tỏ lòng biết ơn tới gia đình, bè bạn và đồng nghiệp
đã quan tâm, ủng hộ tôi trong suốt quá trình học và thực hiện đề tài nghiên
cứu này.

Hà Nội, tháng 12 năm 2011.

Hà Nội - 2011
i


MỤC LỤC
TT

1.1

Trang
MỞ ĐẦU

1

CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN

3

Hiện trạng tích lũy Pb trong thực phẩm qua các nghiên cứu trên

3

thế giới
1.1.1 Hiện trạng tích lũy Pb trong gạo qua nghiên cứu trên thế giới

3

1.1.2 Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu trên thế giới

7

1.1.3 Hiện trạng tích lũy Pb trong nước trên thế giới

14

1.2

Hiện trạng Pb trong thực phẩm qua nghiên cứu ở Việt Nam

16

1.2.1 Hiện trạng tích Pb trong gạo qua nghiên cứu ở Việt Nam

16

1.2.2 Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu ở Việt Nam

17

1.2.3 Hiện trạng tích lũy Pb trong nước ở Việt Nam

18

1.3

Các nghiên cứu về đánh giá rủi ro của KLN đối với sức khỏe con

20

ngƣời trên thế giới
1.4

Các nghiên cứu về đánh giá rủi ro của KLN đối với sức khỏe con

23

ngƣời ở Việt Nam
1.5

Tính chất độc hại của Pb đối với sinh vật và con ngƣời

26

1.6

Điều kiện kinh tế xã hội vùng nghiên cứu

27

1.6.1 Làng nghề tái chế kim loại xã Văn Môn

27

1.6.2 Vùng đối chứng xã Đông Thọ

29

2.1

CHƢƠNG 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

30

Đối tƣợng và phạm vi nghiên cứu

30

2.1.1 Đối tượng nghiên cứu

30

2.1.2 Phạm vi nghiên cứu

30

2.2

Phƣơng pháp nghiên cứu

31

2.2.1 Phương pháp thu thập thông tin

iii

31


2.2.2 Phương pháp quan trắc, lấy mẫu và phân tích

32

2.2.3 Phương pháp tính toán chỉ số rủi ro

33

2.2.4 Phương pháp tổng hợp và xử lý số liệu

35

3.1

CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ NGIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN

36

Hiện trạng Pb trong thực phẩm và nƣớc ăn/uống tại điểm nghiên

36

cứu.
3.1.1 Hàm lượng Pb trong gạo

36

3.1.2 Hàm lượng Pb trong rau

37

3.1.3 Hàm lượng Pb trong nước dùng cho ăn uống

38

3.2

Đánh giá mức độ phơi nhiễm KLN từ gạo, rau và nƣớc ăn/uống

40

3.2.1 Lượng thực phẩm tiêu thụ trung bình của người

40

3.2.2 Khối lượng cơ thể của người dân

42

3.2.3 Lượng KLN đưa vào cơ thể qua thức ăn/ngày (ADD)

43

3.3

Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ thực phẩm đối với sức khoẻ

50

3.3.1 Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ gạo đối với sức khoẻ

50

3.3.2 Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ rau đối với sức khoẻ

52

3.3.3 Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ nước ăn/uống đối với sức khoẻ

54

3.3.4 Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb trong thực phẩm (gạo, rau và nước

55

ăn/uống) đối với sức khoẻ cộng đồng
3.4

Đề xuất biện pháp giảm thiểu

60

3.4.1 Các biện pháp quản lý và chính sách

60

3.4.2 Các biện pháp trong hoạt động sản xuất tái chế

61

3.4.3 Các biện pháp trong hoạt động sản xuất nông nghiệp và đời sống

61

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
Kết luận
Kiến nghị
DANH MỤC CÁC TÀI LIỆU THAM KHẢO
PHỤ LỤC

iv

65
66
71


DANH MỤC VIẾT TẮT
ADD

: Lượng KLN đưa vào cơ thể qua thức ăn/ngày (µg/kgBW.ngày)

AT

: Thời gian phơi nhiễm trung bình (ngày)

BVMT

: Bảo vệ môi trường

BW

: Trọng lượng cơ thể (kg)

C

: Nồng độ KLN trong thức ăn

ĐC

: Đối chứng

ĐLC

: Độ lệch chuẩn

EC

: Cộng đồng chung Châu Âu

ED

: Thời gian phơi nhiễm (năm)

EF

: Tần suất phơi nhiễm KLN (ngày/năm)

FAO

: Tổ chức Nông-Lương Liên hiệp quốc

HQI

: Chỉ số liều lượng rủi ro (hằng số)

IARC

: Cơ quan nghiên cứu ung thư quốc tế

ICP-MS : Máy quang phổ hấp phụ cảm ứng kép plasma
IR

: Lượng thực phẩm trong một ngày (kg/ngày)

JECFA

: Liên hội đồng thực phẩm của FAO/WHO

KLN

: Kim loại nặng

LN

: Làng nghề

Pb

: Chì

PTDI:

: Liều lượng tối đa đưa vào cơ thể hàng ngày (µg/kgBW.ngày)

QCVN

: Quy chuẩn Việt Nam

RfD

: Liều lượng nền

TB

: Trung bình

TC

: Tiêu chuẩn

TLCT

: Trọng lượng cơ thể (kg)

v


TLK

: Trọng lượng khô

TLT

: Trọng lượng tươi

US-EPA : Cục Bảo vệ Môi trường Mỹ
WHO

: Tổ chức Y tế thế giới

vi


DANH MỤC BẢNG BIỂU

TT

Trang

Bảng 1.1

Hàm lượng Pb trong các cây lương thực ở một số quốc gia

4

Bảng 1.2

Hàm lượng Pb trong gạo ở một số nước Châu Á

5

Bảng 1.3

Hàm lượng Pb trong gạo tẻ, gạo nếp, gạo trắng và gạo lức

6

Bảng 1.4

Hàm lượng Pb trong gạo ở một số quốc gia Châu Á

6

Bảng 1.5

Hàm lượng Pb trong một số loại thực phẩm ở Hàn Quốc

7

Bảng 1.6

Hàm lượng Pb trong cây trồng vùng khai thác mỏ

8

Songcheon Hàn Quốc
Bảng 1.7

Hàm lượng Pb phân bố trong các bộ phận của cây ở

9

Huludao Trung Quốc
Bảng 1.8

Hàm lượng trung bình Pb trong thực phẩm ở Huludao Trung

10

Quốc
Bảng 1.9

Hàm lượng Pb trong thực phẩm tiêu thụ bởi người lớn và trẻ

11

em ở Huludao Trung Quốc
Bảng 1.10

Hàm lượng Pb trong rau quả dọc sông Hoàng Hà (Balyin,

12

Trung Quốc)
Bảng 1.11

Hàm lượng Pb trung bình trong rau từ các vùng Shuichuan,

13

Beiwan, Dongwan và Wufe của Trung Quốc
Bảng 1.12

So sánh hàm lượng Pb trong quá trình tiêu thụ thực phẩm ở

14

các nước khác nhau
Bảng 1.13

Hàm lượng Pb trong nước ở vùng khai thác mỏ Songcheon

15

của Hàn Quốc
Bảng 1.14

Hàm lượng Chì trong nước và trong cá nuôi ở một số vùng

15

Trung Quốc
Bảng 1.15

Chỉ số liều lượng rủi ro từ quá trình tiêu thụ thực phẩm của
người lớn và trẻ em ở Huludao Trung Quốc

vii

23

Bảng 3.1

Kết quả phân tích hàm lượng Pb trong rau tươi

37

Bảng 3.2

Các dạng nước được sử dụng để nấu ăn/uống

38

Bảng 3.3

Hàm lượng Pb trong nước ăn/uống của hai vùng nghiên cứu

39

Bảng 3.4

Lượng thực phẩm tiêu thụ của người dân 2 vùng nghiên cứu

40

Bảng 3.5

Khối lượng cơ thể của người dân hai vùng nghiên cứu

42

Bảng 3.6

Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày từ gạo

44

(ADDg)
Bảng 3.7

Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày từ rau

46

(ADDr)
Bảng 3.8

Giá trị ADDPb (µg/kgTLCT/ngày) của người dân qua rau ăn

47

ở một số vùng trên thế giới
Bảng 3.9

Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày (ADDn) từ

48

nước ăn/uống

Bảng 3.10

Chỉ số nguy cơ rủi ro của Pb từ gạo (HQIg) phân chia theo

50

giới và theo nhóm tuổi.
Bảng 3.11

Chỉ số nguy cơ rủi ro của Pb từ rau (HQIr) phân chia theo

52

giới và theo nhóm tuổi.
Bảng 3.12

Chỉ số nguy cơ rủi ro của Pb từ nước ăn/uống (HQIn) phân

54

chia theo giới và theo nhóm tuổi.
Bảng 3.13

HQI của Pb từ thực phẩm và ảnh hưởng đối với sức khỏe

57

người dân
Bảng 3.14

Phân loại HQI từ Pb trong thực phẩm của người dân vùng

59

nghiên cứu
Bảng 3.15

Sự thay đổi ADIPb của người dân làng nghề theo kịch bản

63

DANH MỤC HÌNH VẼ
Hình 1.1

Sơ đồ vị trí khu vực nghiên cứu

viii

29


Hình 3.1

Hàm lượng Pb trong gạo vùng nghiên cứu

36

Hình 3.2

Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày (ADD) từ

49

thực phẩm
Hình 3.3

HQI của Pb từ thực phẩm

55

Hình 3.4

Con đường phơi nhiễm KLN vào cơ thể con người

61

ix


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

MỞ ĐẦU
Những năm qua, nhiều làng nghề truyền thống ở đồng bằng sông Hồng
nói chung và Bắc Ninh nói riêng được khôi phục và phát triển mạnh mẽ, trong
đó có các làng nghề tái chế kim loại. Sự phát triển của các làng nghề này đã
tạo nên những chuyển biến tích cực trong sự phát triển kinh tế - xã hội của địa
phương, giải quyết việc làm cho hàng vạn lao động phổ thông, góp phần nâng
cao thu nhập của cộng đồng. Các sản phẩm từ làng nghề tái chế kim loại

không những đáp ứng nhu cầu đáng kể trên thị trường trong và ngoài nước,
mà còn góp phần quan trọng trong việc tận dụng phế thải kim loại trên phạm
vi toàn quốc [4, 25].
Tuy nhiên, những tác động tiêu cực đến môi trường đất, nông sản và
sức khoẻ cộng đồng do hoạt động của các làng nghề này cũng cần phải được
quan tâm đúng mức. Một số nguyên nhân gây nên tình trạng này là do công
nghệ sản xuất lạc hậu, điều kiện cơ sở hạ tầng thấp kém, trình độ lao động và
dân trí thấp, những hạn chế về khả năng đầu tư... làm tăng mức phát thải và
gây ô nhiễm môi trường. Những hạn chế trong tổ chức quản lý, ý thức và
trách nhiệm của doanh nghiệp với môi trường đã cản trở việc thực hiện các
biện pháp quản lý và bảo vệ môi trường ở các làng nghề [4, 25].
Những nghiên cứu về ảnh hưởng từ hoạt động làng nghề đến môi
trường nước, không khí đã được đưa vào chương trình quan trắc môi trường
thường niên của nhiều cơ quan quản lý nhà nước về môi trường trung ương
cũng như địa phương. Sự tích lũy kim loại nặng trong đất, trong nông sản và
những tác động tiêu cực đến sức khỏe người dân vẫn còn là vấn đề đang được
thảo luận [25]. Vấn đề ô nhiễm kim loại nặng (KLN) nói chung và Chì (Pb)
nói riêng ngày càng trở nên cấp thiết và gia tăng theo tốc độ phát triển sản
xuất của các làng nghề tái chế kim loại. Do vậy, cần thiết phải có những đánh
giá khoa học về những ảnh hưởng tiêu cực đến môi trường của các KLN, từ

1


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

đó có cơ sở đề ra những biện pháp kiểm soát, giảm thiểu các chất thải nguy
hại nhằm hạn chế nguy cơ ô nhiễm môi trường đất, nâng cao chất lượng nông

sản và an toàn cộng đồng.
Từ những vấn đề trên, nhằm bước đầu đánh giá sự tích luỹ Pb và
nguy cơ rủi ro đối với sức khoẻ người dân tại làng nghề, chúng tôi tiến hành
thực hiện đề tài: “Nghiên cứu nguy cơ phơi nhiễm chì (Pb) qua đường
ăn, uống đối với sức khoẻ người dân tại Văn Môn – Yên Phong - Bắc
Ninh” với các nội dung chủ yếu dưới đây:
- Xác định mức độ phơi nhiễm Pb trong thực phẩm và nước ăn/uống tại
làng nghề tái chế kim loại trong vùng nghiên cứu.
- Đánh giá nguy cơ phơi nhiễm Pb từ việc tiêu thụ thực phẩm qua
đường ăn/uống của người dân vùng nghiên cứu thông qua chỉ số rủi ro sức
khỏe.
- Đánh giá chỉ số rủi ro của Pb lên sức khoẻ con người qua đường
ăn/uống (HQI) theo nhóm tuổi và theo giới.
- Đề xuất một số biện pháp giảm thiểu rủi ro lên sức khoẻ người dân do
phơi nhiễm Pb qua đường ăn/uống.

2


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

CHƢƠNG 1 - TỔNG QUAN
1.1.

HIỆN TRẠNG TÍCH LŨY Pb TRONG THỰC PHẨM QUA CÁC

NGHIÊN CỨU TRÊN THẾ GIỚI
1.1.1. Hiện trạng tích lũy Pb trong gạo qua nghiên cứu trên thế giới

Chì là nguyên tố kim loại nặng có khả năng linh động kém, có thời gian
bán hủy trong đất từ 800-6000 năm. Trong tự nhiên chì có nhiều dưới dạng
PbS và bị chuyển hóa thành PbSO4 do quá trình oxy hóa. Sau khi được giải
phóng, Pb2+ trong đất có khả năng thay thế ion K+ trong các phức hệ hấp phụ
có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét. Khả năng hấp thu Pb tăng dần theo thứ
tự sau: montmorillonit < humic < kaolinit < allophan < oxyt sắt và tăng dần
đến pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)2. Trong đất chì có tính độc cao,
nó hạn chế hoạt động của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng
các phức hữu cơ [6].
Theo kết quả nghiên cứu của Sillanpaa và Jansson (trích dẫn bởi
Pendias, A.K và Pendias, H. (2001) ) [33]) tại 30 quốc gia với 1723 mẫu lúa
mì non, 1892 mẫu các loại ngũ cốc cho thấy hàm lượng Pb ở trong cây tỉ lệ
thuận với hàm lượng Pb trong đất. Trong các nhân tố của đất, pH là thông số
quan trọng quyết định hàm lượng Pb trong cây. Trong một số trường hợp mặc
dù độ pH của đất cao (7,2-7,8) nhưng hàm lượng Pb trong lúa mạch ở cả thân
và hạt trồng tại vùng ô nhiễm Pb đều cao. Điều này có nghĩa là không phải lúc
nào các tính chất của đất cũng ảnh hưởng đến hàm lượng Pb mà cây trồng hút
thu [33].
Theo Pendias, A.K và Pendias, H., (2001) hàm lượng Pb trong các loại ngũ
cốc dao động trong khoảng 0,002-2 ppm (Bảng 1). Trong đó, lúa mạch đen ở
Áo và lúa mì ở Mỹ có hàm lượng Pb cao nhất. Các giá trị về hàm lượng chì
trong gạo ở các quốc gia như Mỹ (trung bình: 0,007 ppm) và gạo lức, Nhật
Bản (trung bình: 0,19 ppm) là tương đối thấp. Và theo như nhận định của

3


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

nhóm tác giả kể trên thì bên cạnh lượng Pb được cây hút thu từ đất còn có
thêm một lượng Pb đáng kể được cây hấp thụ từ khí quyển nên hàm lượng Pb
tích lũy trong các loại ngũ cốc thường cao hơn so với các loại củ (khoai
tây...).
Bảng 1.1. Hàm lượng Pb trong các cây lương thực ở một số quốc gia
Quốc gia
Áo
Canada
Ai Cập
Phần Lan

Nhật Bản
Ba Lan

Mỹ
Nga

Cây

Khoảng giá trị

Trung bình

(ppm)
0,1-0,2
0,1-0,92
0,29-0,56
0,33-1,08
0,13-0,28

0,2-0,8
0,05-2
0,06-1,3
0,42-1
0,002-0,07

(ppm)
0,64
0,59
0,51
0,40
0,18
0,19
0,32
0,34
0,34
0,64
0,007
0,01
0,5

Lúa mạch đen
Lúa mì
Lúa mạch
Lúa mì
Lúa mạch
Yến mạch
Lúa mì
Gạo lức
Lúa mì

Yến mạch
Lúa mạch đen
Lúa mì
Gạo
Yến mạch
Lúa mì

0,4-0,6

(Nguồn: [33])
Các nghiên cứu trong khu vực Châu Á cũng đưa ra hàm lượng Pb trong
gạo ở một số quốc gia như sau:
Bảng 1.2. Hàm lượng Pb trong gạo ở một số nước Châu Á
Nƣớc

STT
1

Úc

2
3

Số lƣợng mẫu

Giá trị trung bình
(ppm)

8

2,07

Trung Quốc

215

22,17

Đài Loan

104

10,84

4


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

4

Indonexia

24

39,07

5

Nhật Bản

788

5,06

6

Hàn Quốc

172

7,95

7

Thái Lan

13

8,75

8

Malayxia

97

9,31

9

Philipin

26

37,60

10

Việt Nam

1

7,25
(Nguồn: [42])

Theo số liệu công bố ở bảng trên, gạo của Trung Quốc, Indonexia và
Philipin với số lượng mẫu phân tích lần lượt là 215, 24 và 26 mẫu có hàm
lượng Pb trung bình cao nhất (> 0,02 ppm). Úc là quốc gia có gạo với hàm
lượng Pb thấp nhất (0,00207 ppm). Theo số liệu trong Bảng 1.2, hàm lượng
Pb trong gạo trong nghiên cứu (trung bình là 0,00725 ppm) là tương đối thấp,
thấp hơn so với khu vực. Tuy nhiên, giá trị trên chưa phản ánh chính xác về
hàm lượng Pb trong gạo của Việt Nam do số lượng mẫu quá ít (1 mẫu).
Bảng 1.3. Hàm lượng Pb trong gạo tẻ, gạo nếp, gạo trắng và gạo lức
Loại gạo
Gạo tẻ
Gạo nếp
Yến mạch

Gạo lức

Số mẫu
188
19
188
19

Hàm lƣợng Pb (ppm)
0,0153
0,0155
0,0099
0,016
(Nguồn:[36])

Số liệu của Zang Z. và cộng sự (1996) cho thấy, hàm lượng Pb trong
các loại gạo (>0,015 ppm) nói chung cao hơn so với các loại ngũ cốc khác
như yến mạch (<0,01 ppm). Hàm lượng Pb trong một số loại gạo được tiêu
thụ phổ biến như gạo lức (TB: 0,016 ppm) và gạo nếp (TB: 0,0155 ppm) cao
nhất.

5


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

Bảng 1.4. Hàm lượng Pb trong gạo ở một số quốc gia Châu Á
Nƣớc

Trung bình

Trung Quốc
Hồng Kông
Nhật Bản
Hàn Quốc
Nêpal
Ấn Độ
Pakistan
Srilanka
Malayxia
Indonexia
Thái Lan
Philipin
Singapore

0,0119
0,0139
0,0048
0,0121
0,0445
0,0902
0,0111
0,0139
0,0283
0,0152
0,0303
0,0197
0,0218

Khoảng giá trị (ppm)
1-239
2-52
KPH-30
4-32
33-76
27-218
5-31
9-101
2-74
13-215
5-97
9-101
(Nguồn:[35])

Nhìn chung, gạo trồng tại khu vực Đông Á và Đông Nam Á có hàm
lượng Pb tương đối đồng đều. Trong đó, gạo Nhật Bản có hàm lượng Pb trong
gạo thấp nhất, giá trị trung bình chỉ bằng 1/3 so với mặt bằng chung của khu
vực Đông Á và Châu Á. Gạo trồng tại khu vực Nam Á đặc biệt là tại Ấn Độ
(trung bình: 0,0902 ppm) và Nêpal (trung bình: 0,0445 ppm) có hàm lượng Pb
cao nhất khu vực và cả châu lục.
Theo Kjellstrom và cộng sự (1975), so với các nghiên cứu về sự
chuyển hóa Cd từ đất vào gạo, các nghiên cứu tương tự đối với Pb ít được chú
ý hơn bởi trên thực tế tỉ lệ hàm lượng Pb trong gạo trên hàm lượng Pb trong
đất thấp hơn nhiều so với tỉ lệ này của nguyên tố Cd hay có thể nói hàm lượng
Pb trong gạo không tương quan thuận với hàm lượng Pb trong đất, ngay cả
đối với gạo trắng. Tác giả Miyoshi, (1974) khẳng định thêm: các nghiên cứu ở
đồng ruộng cũng chỉ ra mối tương quan không chặt chẽ giữa hàm lượng Pb
trong đất và hàm lượng Pb trong gạo (trích dẫn bởi Pendias, A.K và Pendias,

H. (2001)) [33].

6


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

1.1.2. Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu trên thế giới
Rau là loại thực phẩm không thể thiếu trong bữa ăn của mỗi gia đình,
đặc biệt là cư dân khu vực Châu Á. Trong đó, những quốc gia có lượng rau
tiêu thụ trong khẩu phần mỗi bữa ăn lớn như Hàn Quốc và Trung Quốc thì
mối quan tâm về chất lượng rau, đặc biệt là hàm lượng kim loại nặng trong
rau khá phổ biến. Do đó, những nghiên cứu về hàm lượng KLN trong rau ở
các quốc gia này được luôn được quan tâm hàng đầu.
Nghiên cứu của C.G. Lee và cộng sự cho thấy hàm lượng Pb trong một
số loại thực phẩm ở Hàn Quốc [16], trình bày trong bảng dưới đây:
Bảng 1.5. Hàm lượng Pb trong một số loại lương thực và rau quả
ở Hàn Quốc
(mg/kg, khối lượng khô)
Loại ngũ cốc

Pb
Vùng bị ô nhiễm

Ớt đỏ

0,3-7,2

Lá đậu nành

4,0-5,8

Thân và lá lúa

1,1-16,6

Ngũ cốc

1,6-4,6
Vùng đối chứng

Ớt đỏ

0,5-2,1

Lá đậu nành

3,8-5,1

Thân và lá lúa

1,7-6,0

Ngũ cốc

1,0-3,0
( Nguồn: [16])

Trong nghiên cứu của C.G. Lee cho thấy, hàm lượng Pb trong lá cây
vượt trội hơn hơn hẳn sao với các phần khác của cây. Kết quả này cũng tương
thích với các nghiên cứu khác trước đó của Alloway, 1995; Jung và Thornton,
7


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

1996. Theo Alloway, Jung và Thornton thông thường hàm lượng KLN nói
chung trong cây tập trung nhiều hơn ở phần lá cây so với các phần khác của
cây như thân, rễ, quả . Đặc biệt, nghiên cứu của Jung và Thornton cũng đã
cảnh báo rằng: Lá cây đậu nành bị nhiễm Pb cũng có thể trở thành KLN khi
rụng (trích dẫn bởi C.G. Lee và cộng sự (2001) [16]) .
Một nghiên cứu khác của H.-S. Lim và cộng sự (2008) về hàm lượng
Pb trong cây trồng tại vùng khai thác mỏ Songcheon của Hàn Quốc [22].
Bảng 1.6. Hàm lượng Pb trong một số loại rau trồng tại vùng khai thác mỏ
Songcheon - Hàn Quốc
(mg/kg khối lượng khô)
Loại cây

Pb (khoảng giá trị/giá trị trung bình)

Lá vừng

1,2-2,0 (1,6)

Ớt đỏ

0,12-0,14 (0,13)

Lá ớt đỏ

(1,8)

Hạt đậu nành

(0,08)

Vỏ đậu nành

(0,19)

Củ cải

0,82-1,5 (1,2)

Cải Thảo

0,89-1,7 (1,3)

Lá Hành

(0,8)

Rễ hành

(3,8)

Xà lách

(1,3)

Lá Khoai tây

0,6-0,9 (0,7)

Củ khoai tây

0,8-1,7 (1,3)
(Nguồn: [22])

Nghiên cứu cho thấy, trong một số loại rau ăn phổ biến được trồng ở
vùng đất khai thác mỏ Songcheon của Hàn Quốc thì hàm lượng chì tập trung
nhiều nhất trong rễ hành (3,8 mg/kg), thấp nhất là trong hạt đậu nành. Kết quả
8


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

cũng cho thấy hàm lượng chì trong lá của các loại cây cao hơn so với các bộ
phận khác của cây. Trong khi đó, phần được dùng làm thực phẩm chủ yếu của
cây lại là bộ phận lá. Do đó, khuyến cáo nguy cơ tích luỹ kim loại nặng từ rau
thực phẩm tới con người.
Bảng 1.7. Hàm lượng Pb phân bố trong các bộ phận của cây ở
Huludao - Trung Quốc
(mg/kg khối lượng khô)

Loại cây
Đậu Kidney
Củ cải
Cà dốt
Tỏi tây

Cà

Ớt

Bộ phận

Pb

lá

0,265

quả

0,032

lá

0,256

rễ

0,027

lá

0,375

rễ

0,032

lá

0,276

rễ

0,042

lá

0,524

thân

0,157

rễ

0,026

quả

0,024

lá

0,440

thân

0,137

rễ

0,073

quả

0,024
(Nguồn: [39])

9


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

Na Zeng và cộng sự khi phân tích hàm lượng Pb trong các bộ phận của
cây của một số cây trồng tại tại Huludao, Trung Quốc (bảng 1.7) cũng cho
thấy, hàm lượng Pb trong lá cây cao hơn so với hàm lượng Pb trong các bộ
phận khác của cây như thân, rễ, quả. Như vậy, qua các nghiên cứu có thể

khẳng định hàm lượng Pb chuyển hoá từ đất vào trong cây là tương đối thấp.
Hàm lượng Pb trong lá cây cao vượt trội hơn hẳn so với các bộ phận khác của
cây là do, ngoài lượng Pb nhận được từ quá trình chuyển hoá từ đất vào trong
cây mà phần lá của cây còn có thể hấp thu trực tiếp lượng Pb từ khí quyển qua
quá trình hô hấp trên bề mặt của lá.
Trong một nghiên cứu khác, Na Zeng và cộng sự đã xác định được hàm
lượng Pb trong thực phẩm ở Huludao (Trung Quốc). Kết quả phân tích cho
thấy, hàm lượng Pb trong thực phẩm gia tăng theo chuỗi sau: Đậu = ngũ cốc >
rau > thịt > trứng > hải sản > hoa quả > sữa.
Bảng 1.8. Hàm lượng trung bình Pb trong thực phẩm ở
Huludao Trung Quốc
(µg/kg khối lượng khô)
Đậu
Pb

125,7

Ngũ cốc Hải sản
112,1

46,36

Thịt

Trứng

Sữa

60,68

51,91

11,75

Hoa
quả

Rau

27,34 99,10

(Nguồn: [38])
Từ kết quả trên, Na Zeng và cộng sự đã tính toán hàm lượng Pb trong
thực phẩm tiêu thụ bởi người lớn và trẻ em.

10


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

Bảng 1.9. Hàm lượng Pb trong thực phẩm tiêu thụ bởi người lớn và trẻ em
ở Huludao - Trung Quốc
(µg/ngày)
Ngô

Đậu

Rau

Thịt

Hải
sản

Trứng

Hoa
quả

Sữa

Tổng

Người lớn
Lượng
ăn vào
Pb

389,2

14

242

81,3

55

39,7

64

70,8

43,65

1,760

23,98

4,934

2,550

2,061

1,728

0,832

81,50

Trẻ em
Lượng
ăn vào
Pb

198,4

15,8

108,5

62,9

17,4

19,1

80,4

43,5

22,25

1,986

10,75

3,817

0,807

0,992

2,171

0,511

43,28

(Nguồn: [38])
Như vậy, với lượng thực phẩm tiêu thụ lớn hơn thì đương nhiên hàm
lượng Pb được đưa vào cơ thể của người lớn qua ăn/uống cũng lớn hơn so với
trẻ em. Đáng chú ý là hàm lượng Pb được đưa vào cơ thể chủ yếu từ ngũ cốc
và rau quả (đối với cả người lớn và trẻ em), Trong đó hàm lượng Pb đưa vào
cơ thể từ rau ở cả người lớn và trẻ em chiếm tới khoảng 25% tổng lượng Pb
đưa vào cơ thể qua thực phẩm.
Li Yu và cộng sự (2006) đã tiến hành phân tích hàm lượng Pb trong rau
quả trồng dọc sông Hoàng Hà (Balyin, Trung Quốc).

11


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

Bảng 1.10. Hàm lượng Pb trong rau quả trồng dọc sông Hoàng Hà
(Balyin, Trung Quốc)
(mg/kg khối lượng khô)
Vùng
Shuichuan

Beiwan

Dongwan

Wufe

Dƣa
chuột

Bí ngô

Cà
tím

Cải bắp

Rau

Cải thảo

10,30±

10,56±

4,96±

10,97±

15,64±

17,36±

2,01

1,96

3,28

3,99

3,41

4,54

9,31±1,

9,21±

4,28±

13,84±

15,15±

94

1,49

2,70

2,90

4,93

7,35±

8,20±

5,54±

12,11±

10,27±

1,01

1,19

0,82

0,20

3,27

5,27±

4,49±

0,54

0,44

-

-

-

9,64±3,39

4,87±2,40

4,86±1,44

(Nguồn : [25])
Kết quả nghiên cứu trình bày trong bảng 1.10 cho thấy: hàm lượng Pb
trong cải thảo cao nhất (17,36± 4,54 mg/kg) và thấp nhất là trong cà tím
(4,96± 3,28 mg/kg). Nhìn chung, hàm lượng Pb trong rau ở hai khu vực
Shuichuan, Beiwan cao hơn so với lượng Pb trong rau của khu vực Dongwan
và Wufe.
Nhóm tác giả cũng đã tính toán hàm lượng Pb trung bình trong rau ở
mỗi vùng để thấy được sự khác biệt về hàm lượng Pb tích lũy rau và hàm
lượng Pb đưa vào cơ thể từ rau ăn giữa các vùng Shuichuan, Beiwan,
Dongwan và Wufe.

12


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

Bảng 1.11. Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể từ rau ăn ở Shuichuan, Beiwan,
Dongwan và Wufe - Trung Quốc

(mg/kg khối lượng khô)
Khu vực

Số mẫu

Lƣợng rau
tiêu thụ

Hàm lƣợng Pb

Hàm lƣợng Pb

trung bình trong

thông qua tiêu

các loại rau

thụ rau

Shuichuan

8

200

11,14

2,23

Beiwan

8

200

9,91

1,98

Dongwan

8

200

8,94

1,79

Wufe

4

200

4,97

0,99
(Nguồn: [25])

Kết quả tính toán cho thấy, rau ở vùng Shuichuan có hàm lượng Pb
cao nhất (11,14 mg/kg), rau trồng tại vùng Wufe có hàm lượng Pb thấp nhất
(4,97 mg/kg). Hàm lượng Pb trong rau ở các vùng phân bố như sau:
Shuichuan < Beiwan < Dongwan < Wufe. Từ kết quả hàm lượng Pb tích luỹ
trong các loại rau nhóm tác giả tiến hành tính toán lượng Pb đưa vào cơ thể từ
rau ăn của từng vùng và cho thấy: lượng Pb đưa vào cơ thể từ rau ăn cao nhất
cũng thuộc vùng Shuichuan (2,23 mg/kg) và thấp nhất là vùng Wufe (0,99
mg/kg). Như vậy, lượng Pb đưa vào cơ thể tỷ lệ thuận với hàm lượng Pb
trong thực phẩm.
Trong khi Zn và Cu là nguyên tố vi lượng thiết yếu cho cây trồng và
con người thì Pb được đặc biệt lưu ý vì độc tính của chúng tới sức khỏe con
người và hệ sinh thái. Hàm lượng Pb được đưa vào cơ thể người dân được Na
Zeng và các cộng sự (2007) tổng hợp trong bảng sau:

13


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

Bảng 1.12. Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể thông qua chế độ ăn uống ở một
số vùng trên thế giới
(µg/ngày)
Địa điểm

Pb
(µg/ngày)

Nguồn

Huludao, Trung Quốc

81,50

Na Zeng và cộng sự, 2007

Canary, Tây Ban Nha

72,8

Rubio và cộng sự, 2005-2006

Catalônia, Tây Ban Nha

28,37

LLobet và cộng sự, 2003

Riô Đơ Janêirô, Brazin

28

Santos và cộng sự, 2004

Hàn Quốc

24,4

Lee và cộng sự, 2007

Bombay, Ấn Độ

25,1

Tripathi và cộng sự, 1997

TDILs

200

Ostapczuk và cộng sự, 1987

TDILs (Tolerable Daily Intake Limits) là giới hạn cho phép của lượng kim
loại nặng đưa vào cơ thể.
(Nguồn: [38])
Lượng Pb đưa vào cơ thể mỗi ngày thông qua thực phẩm của người dân
ở Huludao (Trung Quốc) tuy thấp hơn giá trị giới hạn chịu đựng của cơ thể
con người nhưng khi so sánh với các vùng khác ở một số quốc gia trên thế
giới thì cao hơn đáng kể. Như vậy chứng tỏ nguy cơ phơi nhiễm đối với Pb
của dân cư ở đây qua thực phẩm cao hơn ở các vùng khác.
1.1.3. Hiện trạng Pb trong một số loại nƣớc trên thế giới
Những đánh giá về sự tích lũy Pb trong nước cũng như những đánh giá
rủi ro do sự tích lũy Pb từ thực phẩm tới sức khỏe con người trên thế giới và
Việt Nam còn rất hạn chế. Trong khi những nghiên cứu về các kim loại nặng
khác, với độc tính tương tự như Pb như As, Cd, Hg…. khá nhiều.
Dưới đây là một vài kết quả nghiên cứu về phơi nhiễm Pb từ nước uống
và tiếp xúc với môi trường ô nhiễm điển hình ở Hàn Quốc và Trung Quốc.

14


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

Bảng 1.13. Hàm lượng Pb trong nước ở vùng khai thác mỏ
Songcheon của Hàn Quốc
(µg/l)
Nƣớc uống

Nƣớc suối

0,14-5,41

0,16-0,64

(1,07)

(0,41)

Nƣớc trong

Mức độ cho

vùng

phép

0,2-0,5 (0,3)

50
(Nguồn: [22])

Kết quả phân tích hàm lượng Pb trong các nguồn nước dùng cho sinh
hoạt trong vùng khai thác mỏ Songcheon của Hàn Quốc khi so sánh với tiêu
chuẩn của Cục quản lý môi trường Hàn Quốc cho thấy hàm lượng Pb ở tất cả
các nguồn nước đều nằm trong giới hạn cho phép.
Bảng 1.14. Hàm lượng Chì trong nước và trong cá nuôi ở một số vùng
Trung Quốc
Khu vực/đối

Huyện

Huyện Xi

Huyện Nin

Huyện

tƣợng

Dong Li

Qing

Nan

Bei Chen

Nƣớc (µg/ml)

0,04

0,02

0,02

0,004

Cá (µg/g)

0,01

0,06

0,07

0,005
(Nguồn: [43])

Một nghiên cứu khác của Xilong Wang (2005) về hàm lượng Pb trong
nước và trong cá nuôi ở một số vùng của Trung Quốc cho thấy: Hàm lượng
Pb trong cá cao hơn so với trong nước (ao) là do ngoài lượng Pb được tích luỹ
vào cá từ nuớc (qua quá trình hô hấp, môi trường sống) thì phần lớn sự tích
luỹ Pb trong cơ thể cá được đưa vào từ nguồn thức ăn. Như vậy, có thể thấy
chế độ ăn uống cũng như thực phẩm tiêu thụ mới là nguồn quan trọng đưa
kim loại nặng tích luỹ vào cơ thể.

15


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

1.2. HIỆN TRẠNG TÍCH LŨY Pb TRONG THỰC PHẨM QUA
NGHIÊN CỨU Ở VIỆT NAM
1.2.1. Hiện trạng tích lũy Pb trong gạo qua nghiên cứu ở Việt Nam
Việt Nam là một trong những nước xuất khẩu gạo hàng đầu thế giới.
Và gạo cũng chính là lương thực chính trong mỗi bữa ăn của người dân Việt
Nam. Tuy nhiên, những nghiên cứu đánh giá về chất lượng của gạo, đặc biệt
là đánh giá về hàm lượng kim loại nặng trong gạo còn nhiều hạn chế.
Nghiên cứu của Đặng Thị An và cộng sự (2005) tại làng nghề tái chế
chì ở xã Chỉ Đạo – Văn Lâm – Hưng Yên cho thấy: Lượng Pb dễ tiêu trong
đất lúa dao động từ 103 đến 757 ppm, vượt TCVN 7209: 2002 (70 ppm) từ
1,5-10 lần; Pb tổng số dao động từ 964 ppm đến 7070 ppm, cao hơn 100 lần
so với TCVN 7209: 2002 [1]. Do đất bị ô nhiễm Pb quá nặng nên lượng Pb
được cây hấp thu cũng rất cao: gạo trồng tại làng nghề có hàm lượng Pb từ
1,9 đến 4,2 ppm, vượt xa ngưỡng an toàn theo tiêu chuẩn Hội đồng Châu Âu
(EC, 2001) đối với Pb trong ngũ cốc (0,2 ppm) [18]. Còn hàm lượng Pb trong
rau muống thì cao hơn nhiều lần trong gạo, đạt từ 3,25 đến 31,5 ppm (khối
lượng tươi). Theo tính toán, nếu ăn gạo trồng tại làng nghề thì lượng Pb đưa
vào cơ thể ngày/người sẽ cao hơn mức an toàn 7 lần. Và nếu ăn rau muống
hay dùng rau muống để nuôi lợn thì nguy cơ ngộ độc Pb hay mắc các bệnh do
Pb gây ra rất lớn [1].
Theo kết quả nghiên cứu của Nadal, M., Schuhmacher, M., Domingoa,
JL., (2004) tổng hợp hàm lượng Pb trong gạo ở một số khu vực của Trung
Quốc [31] và so sánh so sánh với nghiên cứu của Đặng Thị An và cộng sự

(2008) [1] như đã trình bày ở trên thì có thể thấy: hàm lượng Pb trong gạo
làng nghề Chỉ Đạo, Hưng Yên, Việt Nam dao động trong khoảng 1,9-4,2 ppm
cao hơn từ 6-10 lần so với gạo ở một số vùng Trung Quốc.

16


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường

Lê An Nguyên

1.2.2. Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu ở Việt Nam
Rau muống – một loại rau chủ yếu trồng thuỷ sinh – mà người dân Việt
Nam nói chung cũng như người dân Thành phố Hồ Chí Minh nói riêng có
thói quen tiêu dùng khá lớn. Khảo sát mới đây nhất của nhóm cán bộ Phân
viện Bảo hộ lao động Thành phố Hồ Chí Minh thực hiện trên 25 mẫu rau
ngẫu nhiên lấy trên thị trường và điểm trồng rau trên địa bàn Thành phố Hồ
Chí Minh. Kết quả cho thấy, hàm lượng chì trong rau thuỷ sinh vẫn là vấn đề
đáng báo động. Khảo sát cho thấy, 16/25 mẫu rau, chủ yếu là rau thuỷ sinh
như rau muống, được kiểm nghiệm có hàm lượng chì vượt quá mức cho phép
từ 0,17 đến 1,32 mg/kg (khảo sát cũng nói đến rau nhút và rau om, nhưng các
loại rau này đặc tính thuỷ sinh rất thấp, và tỷ lệ tiêu dùng càng thấp hơn) [47].
Theo nghiên cứu của tác giả Nguyễn Thị An Hằng (1998), hàm lượng
Pb trong các loại rau ở 2 khu vực Văn Điển và Hanel dao động từ 0,026 3,49ppm. So sánh với ngưỡng cho phép các kim loại nặng trong rau quả tươi
theo WHO cho thấy hàm lượng Pb đã vượt quá tiêu chuẩn cho phép. Các mẫu
rau có hàm lượng Pb vượt quá Tiêu chuẩn WHO đều là mẫu có chịu tác động
của nước thải (nước sông Tô Lịch hoặc mương Hanel): rau muống khu vực
Văn Điển vượt TC 6,5 lần và rau muống của khu vực Hanel vượt 5,8 lần [3].
Cũng trong một nghiên cứu điều tra gần đây của Viện Dinh dưỡng
Quốc Gia trên khẩu phần ăn của trẻ 24-36 tháng tuổi tại quận nội thành Hà

Nội (Ba Đình, Hoàn Kiếm, Đống Đa và Hai Bà Trưng). Trong nhóm tuổi này,
có 12 loại thực phẩm được sử dụng thường xuyên là gạo, sữa, cam, thịt lợn
nạc, trứng gà, thịt gà, thịt bò, tôm rảo và rau muống… Kết quả phân tích cho
thấy, tình trạng ô nhiễm Pb cao nhất ở rau muống và thịt lợn (5/8 mẫu nhiễm
chì), sau đó đến gạo (5/12 mẫu). [47].
Bùi Cách Tuyến (2007), trong một nghiên cứu của mình cũng đã từng
đánh giá về hàm lượng kim loại nặng trong các loại rau sống dưới nước. Theo

17